Forsøk med reetablering av abbor i forsurede innsjøer på Sørlandet

Forsøk med reetablering av abbor i forsurede innsjøer på Sørlandet En analyse basert på fiskeutsettinger. Trygve Hesthagen Terje Nøst Hans M. Berger Ann Kristin L. Schartau Randi Saksgård Leidulf Fløystad NINA Norsk institutt for naturforskning

Forsøkmedreetableringavabbori forsuredeinnsjøerpåsørlandet Enanalysebasertpåfiskeutsettinger TrygveHesthagen TerjeNøst HansM. Berger Ann KristinL.Schartau RandiSaksgård LeidulfFløystad NINANorskinstituttfornaturforskning

NINMNIKUs publikasjoner NINA NIKU utgir følgende faste publikasjoner: NINA Fagrapport NIKU Fagrapport Her publiseres resultater av NINAs og NIKUs eget forskningsarbeid, problemoversikter, kartlegging av kunnskapsnivået innen et emne, og litteraturstudier. Rapporter utgis også som et alternativ eller et supplement til internasjonal publisering, der tidsaspekt, materialets art, målgruppe m.m. gjør dette nødvendig. Opplag: Normalt 300-500 Hesthagen, T., Nøst, T., Berger, H.M., Schartau, A.K.L., Saksgård, R. & Fløystad, L. 2000. Forsøk med reetablering av abbor i forsurede innsjøer på Sørlandet. En analyse basert på fiskeutsettinger. NINA Oppdragsmelding 664: 1-30. Trondheim, november 2000 ISSN0802-4103 ISBN82-426-1169-6 Forvaltningsområde: Forurensning, Bevaring av naturens mangfold Pollution, Conservation of biodiversity NINA Oppdragsmelding NIKU Oppdragsmelding Dette er det minimum av rapportering som NINA og NIKU gir til oppdragsgiver etter fullført forsknings- eller utredningsprosjekt. I tillegg til de emner som dekkes av fagrapportene, vil oppdragsmeldingene også omfatte befaringsrapporter, seminar- og konferanseforedrag, årsrapporter fra overvåkningsprogrammer, o.a. Opplaget er begrenset. (Normalt 50-100) Rettighetshaver Stiftelsen for naturforskning og kulturminneforskning NINA NIKU Publikasjonen kan siteres fritt med kildeangivelse NINA NIKU Project Report Serien presenterer resultater fra begge instituttenes prosjekter når resultatene må gjøres tilgjengelig på engelsk. Serien omfatter original egenforskning, litteraturstudier, analyser av spesielle problemer eller tema, etc. Opplaget varierer avhengig av behov og målgrupper. Temahefter Disse behandler spesielle tema og utarbeides etter behov bl.a. for å informere om viktige problemstillinger i samfunnet. Målgruppen er "almenheten" eller særskilte grupper, f.eks. landbruket, fylkesmennenes miljøvernavdelinger, turist- og friluftlivskretser o.l. De gis derfor en mer populærfaglig form og med mer bruk av illustrasjoner enn ovennevnte publikasjoner. Opplag: Varierer Fakta-ark Hensikten med disse er å gjøre de viktigste resultatene av NINA og NIKUs faglige virksomhet, og som er publisert andre steder, tilgjengelig for et større publikum (presse, ideelle organisasjoner, naturforvaltningen på ulike nivåer, politikere og interesserte enkeltpersoner). Opplag: 1200-1800 I tillegg publiserer NINA og NIKU-ansatte sine forskningsresultater i internasjonale vitenskapelige journaler, gjennom populærfaglige tidsskrifter og aviser. Redaksjon: Torbjørn Forseth NINA NIKU, Trondheim Design og layout: Synnøve Vanvik Sats: NINA NIKU Kopiering: Norservice Opplag 150 Kontaktadresse: NINA NIKU Tungasletta 2 7485 Trondheim Tel: 73 80 14 00 Fa: 73 80 14 01 Tilgjengelighet: Åpen Oppdragsgiver: Prosjekt nr.: 13143 Reetablering av abborbestander Direktoratet for naturforvaltning Ansvarlig,na:tur: 1 2

Referat Hesthagen, T., Nøst, T., Berger, H.M., Schartau, Saksgård, R. & Fløystad, L. 2000. Forsøk med reetablering av abbor i forsurede innsjøer på Sørlandet. En analyse basert på fiskeutsettinger. NINA Oppdragsmelding 664: 1-30 I de siste årene har det skjedd en betydelige reduksjon i konsentrasjonen av sulfat i nedbøren her landet. Det er også påvist en klar bedring av vannkvaliteten ved økt ph og høyere syre-nøytraliserende kapasitet (ANC), samtidig som innholdet av uorganisk giftig aluminium (AI) har avtatt. For å teste om det har vært en tilstrekkelig bedring av vannkvaliteten til at fisk kan overleve og reprodusere i lokaliteter hvor den tidligere var utdødd, ble det satt ut abbor i tre små sure innsjøer i Tovdalsvassdraget, Aust-Agder (Lølandstjern, Knutetjern og Håndbekktjern). Samtidig ble en innsjø kalket før det ble satt ut abbor (Fiskevatn). Den utsatte fisken ble tatt med ruse og garn i en lavereliggende innsjø i nærheten (Gauslåtjern). Det ble prøvefisket med oversiktsgarn i to påfølgende år etter utsetting, 1998 og 1999. Prosjektet omfattet også en analyse av planktoniske og litorale krepsdyr, samt bunndyr i de aktuelle innsjøene. Ulike krepsdyrgrupper er egnet for overvåking av miljøtilstanden i innsjøer, både fordi det forekommer forsuringsfølsomme arter og fordi de har stor evne til rekolonisering. Sammen med bunndyrene er de dessuten viktige næringsorganismer for fisk. Sammensetning og mengden næringsdyr kan være viktig for reetablering av fisk under ellers marginale levevilkår, som i surt vann. De tre ikke-kalka innsjøene var sterkt forsuret idet minimum ph og høyeste målte innhold av Al, varierte mellom henholdsvis 4,6-4,7 og 118-151 gg/i. Det kalka vannet hadde også en svært marginal vannkvalitet før kalking med ph = 4,8 og Al, = 67 gg/l. Etter kalking varierte ph og Ali mellom henholdsvis 5,4-6,6 og 10-15 vannkvaliteten i mai, både mht Al, (Fe= 0,934, p < 0,05) og ph (R2=0,939, p < 0,05). Totalt for de fem lokalitetene ble det registrert 24 arter vannlopper og 12 arter hoppekreps. De fleste artene er vanlig utbredt og regnes som tolerante i forhold til forsuring. Flest krepsdyrarter ble påvist i Lølandstjern med totalt 29 arter fordelt på 18 vannlopper og 11 hoppekreps. I Gauslåtjern og Håndbekktjern ble det påvist 27 arter, fordelt på 18 arter vannlopper og 9 arter hoppekreps. I Fiskevatn ble det påvist 21 arter fordelt på 14 arter vannlopper og 7 arter hoppekreps. Knutetjern, som hadde den dårligste vannkvaliteten, skilte seg ut med bare 15 arter; 8 arter vannlopper og 7 arter hoppekreps. Den moderat forsuringsfølsomme arten Daphnia longispina ble registrert i planktonprøver fra Gauslåtjern, Håndbekktjern og Lølandstjern. Den nært beslektede arten D. longiremis ble kun funnet i Gauslåtjern. Det er første gang denne arten, som primært har en østlig utbredelse, ble registrert i Tovdalsvassdraget. Forekomsten av Daphnia sp. i mageprøver fra Fiskevatn i 1999 indikerer en svak men positiv endring i krepsdyrsamfunnet to år etter kalking. Undersøkelsen viste at vannkvaliteten i de innsjøene som ikke ble kalket fortsatt er for dårlig til at abbor i særlig grad kan reetableres. Begrenset reproduksjon i en innsjø i ett av de to undersøkelsesårene viste likevel at vannkvaliteten kan være noenlunde tilfredsstillende i enkelte år. Derimot var det god overlevelse og vellykket gyting hos abbor i innsjøen som ble kalket. Dette viser at kalking vil være et nødvendig tiltak for å opprettholde, og eventuelt reetablere abborbestander i de mest forsuringsrammede områdene i årene framover. Trygve Hesthagen, Terje Nøst, Hans M. Berger, Ann Kristin L. Schartau, Randi Saksgård & Leidulf Fløystad, Norsk institutt for naturforskning, Tungasletta 2, 7485 Trondheim. Emneord: Forsuring - kalking - abbor - reetablering - næringsdyr - dyreplanktonsamfunn Høsten 1997 og våren 1998 ble det satt ut mellom 372-548 abbor i de enkelte vannene, tilsvarende 117-177 individ per hektar. I den kalka innsjøen ble det bare satt ut fisk våren 1998. Gjennomsnittlig størrelse høsten 1997 og våren 1998 varierte mellom henholdsvis 115-136 og 150-158 mm. Gjenfangsten i de tre sure innsjøene begrenset seg til ett voksent individ i en lokalitet, Håndbekktjern. Her ble det også påvist en begrenset reproduksjon i 1999 idet prøvefiske ga 19 yngel. I den kalka innsjøen (Fiskevatn) ble det derimot gjenfanget en relativt stor andel utsatt abbor både i 1998 (n = 48) og 1999 (n = 19). Det syntes også å ha vært vellykket gyting i begge disse to årene idet prøvefiske ga henholdsvis 87 og 119 yngel, dvs. 5-6 ganger høyere enn i Håndbekktjern. Det var en signifikant lineær sammenheng mellom fangsten av yngel i september (CPUE) i de enkelte innsjøene og 3

Abstract Hesthagen, T., Nøst, T., Berger, H.M., Schartau, A.K.L., Saksgård, R. & Fløystad, L. 2000. Eperimental reintroduction of European perch in acidic lakes in southern Norway.NINA Oppdragsmelding 664: 1-30. In order to test whether major reductions in acid inputs have improved water quality sufficiently for the reintroduction of fish populations, we stocked wild European perch (Percafluviatilis) in three highly acidified lakes that had previously supported this species (Lølandstjern, Håndbekktjern and Knutetjern), and in one limed lake (Fiskevatn). Species composition of planktonic and littoral crustacean was used to establich the level of acidification impacts in each lake. Wild perch was obtained from a nearby lake with good water quality (Gauslåtjern). The water quality in many lakes in the most acidified region of southernmost Norway is probably not yet satisfactory to re-establish perch. On the other hand, stocked perch survived and reproduced successfully in two subsequent years in a limed lake. Thus, the sustainability of fish populations in this area will be dependent on liming for many years to come. Key words: Acidification - liming - European perch, reestablishment - stockings - planktonic and littoral crustaceans Trygve Hesthagen, Terje Nøst, Hans M. Berger, Ann Kristin L. Schartau, Randi Saksgård & Leidulf Fløystad, Norwegian Institute for Nature Research, Tungasletta 2, NO-7485 Trondheim, Norway. The unlimed lakes were highly acid with minimum ph values and maimum inorganic aluminium concentrations (Ali) during the spring and autumn of 4.6-4.7 and 118-151 gg/i, respectively. In the limed lake (Fiskevatn), corresponding values for ph ranged between 5.8 and 6.6 and that of Al, between 5 and 19 gg/i. The introduced fish generally ranged from 12 to 16 cm in total length, and were stocked at densities of 117-177 fish per ha. Gill-netting in two subsequent years (1998 and 1999) after the introduction yielded only a few recruits (n = 19) and one adult in one of the three acidified lakes in one year. However, stocked perch reproduced successfully in both years in the limed lake, and number of juvenile (0+) fish caught in 1998 and 1999 was 87 and 119, respectively. There was a significant linear relationship between the catches (CPUE) of juvenile perch in the different lakes in September and the water quality in May, both in terms of Al, (R2= 0.934, p < 0.05) and ph (R2= 0.939, p < 0.05). In total, 36 crustacean species (24 cladoceans and 12 copepods) were found in the study lakes. Most of the species are widely distributed in southern Norway and have a wide ph-tolerance. The acid sensitive cladoceran Daphnia longiremis was found in Lølandstjern only, whereas D. longispina was found in Lølandstjern, Gauslåtjern and Håndbekktjern, indicating relatively favourable water quality. Number of species were also higher in these three lakes; 29, 27 and 27 respectively. Number of crustacean species in Fiskevatn was 21 and there were found a few individuals of Daphnia sp. in the fish stomachs two years after the lake was limed. Fiskevatn and Knutetjern typically had lower number of species and higher number of individuals of acid tolerant species such as the cladoceran Alona rustica and the copepod Diacyclopsnanus, indicated acid conditions. Knutetjern had the lowest number of species (15) and low total abundance of zooplankton. 4

Forord Denne undersøkelsener finansiert av Direktoratet for naturforvaltning (DN), og vi takker med dette for oppdraget. Vi takker også Jan Henrik Simonsenhos Fylkesmannen i Aust-Agder for bistand i forbindelse med beregning av kalkmengde i Fiskevatn, Nils Kvernesfor assistansemed fangst av abbor i Gauslåtjern og innsamling av vannprøver,og grunneierne for tillatelse til å benytte de aktuelle lokalitetene som forsøksvann. Inge Johnsen, Herefoss,har stått for kalkingen av Fiskevatn. De vannkjemiskeanalyseneer utført ved NINA'sanalyselaboratorium i Trondheim. TrygveHesthagen Prosjektleder Innhold Referat Abstract Forord 1 Innledning 6 2 Beskrivelseav forsøkslokalitetene 7 3 Metoder 10 3.1 Vannkjemi 10 3.2 Krepsdyrprøver 10 3.3 Bunndyrprøver 10 3.4 Utsetting av abbor 10 3.5 Prøvefiskeog fiskeprøver 10 4 Resultater 11 4.1 Vannkjemi 11 4.2 Planktoniskeog litorale krepsdyr 11 4.3 Bunndyr 13 4.4 Fisk 13 4.4.1 Fangstutbytteog aldersfordeling 13 4.4.2 Ernæring 16 3 4 5 5 Diskusjon 19 6 Litteratur 20 Vedlegg 1 Vannkjemiskeprimærdata for de undersøkteinnsjøene 22 Vedlegg 2 Krepsdyri Lølandstjerni 1997-99 23 Vedlegg 3 Krepsdyri Gauslåtjerni 1997-99 24 Vedlegg 4 Krepsdyri Håndbekktjern i 1997-99 25 Vedlegg 5 Krepsdyri Fiskevatni 1997-99 26 Vedlegg 6 Krepsdyri Knutetjern i 1997-99 27 Vedlegg 7 Biomassei Lølandstjerni 1998 og 1999 28 Vedlegg 8 Biomassei Gauslåtjerni 1998 og 1999 28 Vedlegg 9 Biomassei Håndbekktjern i 1998 og 1999 29 Vedlegg 10 Biomassei Fiskevatni 1998 og 1999 29 Vedlegg 11 Biomassei Knutetjern i 1998 og 1999... 30 Vedlegg 12 Forekomstenav ulike bunndyrgrupper 30 5

1 Innledning Forsuring av overflatevann er den største trusselen mot fiskebestander i elver og innsjøer i Sør-Norge, spesielt på Sørlandet (Hesthagen et al. 1999). Aure og abbor er de to vanligste fiskeartene innen disse forsuringsområdene, og er også de med størst forsuringsskader. Tidlig på 1980-tallet var 71 % av aurebestandene og 43 % av abborbestandene i Agderfylkene gått tapt (Sevaldrud & Skogheim 1986). Det blir brukt betydelige midler på kalking for å gjenskape en vannkvalitet som gjør det mulig for fisk og andre ferskvannsorganismer å leve og reprodusere (Sandøy & Romundstad 1995). Siden 1980 har det imidlertid vært en nedgang på 49-72 % i årlig konsentrasjon av sulfat i nedbøren på ulike målestasjoner på fastlandet i Norge (Aas et al. 2000). Dette har satt fokus på reversibiliteten av forsuringen (Wright et al. 1988, Henriksen et al. 1988, 1989, Christophersen et al. 1990, Wright 2000). Det er også dokumentert en bedre vannkvalitet i elver og innsjøer på Sørlandet i løpet av de siste 10-15 årene, både i form av økt ph, mindre uorganisk giftig aluminium og høyere syre-nøytraliserende kapasitet [ANC1 (Skjelkvåle et al. 1998). Skadene på aurebestander på Sørlandet har, til tross for mindre sur nedbør, økt fra 1980- til 1990-tallet. Det har imidlertid vært små endringer i bestands-status hos abbor i samme periode (SFT 1994). Det er antatt at aure er spesielt sårbar for forsuring fordi den gyter i rennende vann hvor det kan forekomme store vannkjemiske fluktuasjoner gjennom året. Spesielt kan sure episoder pga snøsmelting om våren og perioder med mye nedbør om høsten være kritiske for fisk. Derimot er det grunn til å tro at abboren reagerer raskere på en bedring i vannkvaliteten enn auren. For det første har toleransetester vist at abbor har bedre overlevelse enn aure i surt, aluminiumsholdig vann (Baker 1990). For det andre er abbor en innsjøgyter, og lever derfor i et mer stabilt vannkjemisk miljø enn arter som reproduserer i rennende vann. En liten eller ingen økning i skadeomfanget hos abbor i Aust-Agder i løpet av det siste tiåret sammenlignet med aure, synes å bekrefte forskjellen i forsuringstoleranse mellom de to artene. Det vil trolig ikke skje noen rask rekolonisering hos abbor. Utsettinger vil derfor være et nødvendig tiltak i de fleste områdene hvor man ønsker reetablering av abbor. Planktoniske og litorale krepsdyr er egnet for overvåking av miljatilstanden i innsjøer (Schartau et al. 1997a,b, Schartau et al. 2000). Enkelte arter vurderes som survannsindikatorer, dvs at de forekommer hyppigst i lokaliteter med surt vann. Andre arter er karakterisert som forsuringsfølsomme, dvs at de er gått tapt i sure innsjøer. Krepsdyrene har stor evne til rekolonisering, og man kan derfor forvente en rask respons på eventuelle vannkjemiske endringer. Kalking av innsjøer har også vist seg å ha en positiv effekt på invertebratfaunaen (Walseng et al. 1995). Totalt antall arter og andelen av forsuringsfølsomme arter øker både hos planktoniske krepsdyr og bunnlevende organismer. For en del grupper, spesielt større planktoniske arter, vil imidlertid kalkingen kunne ha indirekte negative effekter gjennom blant annet økt predasjon etter introduksjon av fisk. Undersøkelse før og etter etablering av fiskebestander vil derfor kunne gi nyttig kunnskap om etableringsprosesser hos invertebrater i kalkede innsjøer, og eventuelt i lokaliteter med naturlig forbedret vannkvalitet. Hensikten med dette prosjektet er å teste om vannkvaliteten i noen utvalgte innsjøer på Sørlandet har bedret seg så mye i de siste årene at sjølreproduserende abborbestander kan reetableres. Det ble satt ut abbor i tre relativt sure innsjøer, mens en fjerde innsjø ble kalket. Samtidig ble planktoniske krepsdyr, litorale krepsdyr og bunndyrsamfunnet brukt til å karakterisere miljøtilstanden i alle forsøkslokalitetene fordi vi ønsket å evaluere næringsgrunnlaget for den utsatte fisken. Reetablering av fiskebestander kan enten skje ved utsettinger eller naturlig rekolonisering. En vellykket rekolonisering avhenger imidlertid av en rekke faktorer som vannkvalitet, artens evne til å vandre, avstanden til nærmeste restbestand, størrelsen på restbestanden(e), fysiske hindringer og forekomsten av andre arter på grunn av konkurranse og predasjon (Bergquist 1991). Naturlig rekolonisering hos abbor etter kalking er registrert både i Sverige og Norge, men bare ett tilfelle er dokumentert i hvert land (Bergquist 1991, Kleiven 1995). Manglende naturlig rekolonisering skyldes blant annet at abbor er en bunnlevende art med dårlig tilpasning til å svømme i rennende vann (Pavlov 1989). 6

- nina oppdragsmelding 664 2 Beskrivelse av forsøkslokalitetene Ved valg av forsøkslokaliteter var det flere krav som måtte oppfylles. For det første måtte det ha vært abbor i innsjøene tidligere, men at bestandene hadde dødd ut på grunn av forsuring. Det skulle heller ikke forekomme andre fiskearter i disse innsjøene i dag da dette kunne påvirke overlevelsen hos utsatt fisk, og deres avkom. Videre burde innsjøene ligge i nær samme geografiske område og høydenivå, og være omtrent like store. Det var også en fordel om de hadde noe forskjellig vannkvalitet slik at vi kunne teste sammenhengen mellom overlevelse /reproduksjon og vannkvalitet. Forsøksområdet ble begrenset til Tovdals-vassdraget i Aust- Agder, og i løpet av høsten 1997 undersøkte vi en rekke innsjøer mht fiske-status og vannkvalitet. Til slutt ble disse fire innsjøene valgt ut: Håndbekktjern, Lølandstjern, Knutetjern og Fiskevatn (figur 1 & 2, tabell 1). De tre første lokalitetene ligger i Birkenes kommune, mens Fiskevatn ligger i Froland kommune. Lølandstjern og Håndbekktjern ligger vest for søndre del av Herefossfjorden, mens Knutetjern er lokalisert ca 4 km lenger sør. Fiskevatn ligger øst for nordre del av Herefossfjorden., 1 i, <-3, idølenio,,, Vatndalsåna Lisievann Hovlandsåna,, \,--/ 5 61, Forsøkslokalitetene varierte i størrelse mellom 2,1 og 3,5 hektar, og de ligger 210-380 meter over havet. Innsjøene hadde nær samme maksimum dyp med en variasjon mellom 10,7 og 11,8 meter (figur 2). Innsjøene synes å ha relativt likt temperaturregime idet temperaturen på sommeren og høsten varierte i hovedsak mellom 20 og 23 C (figur 3)., '\Ogge 3:.4 Heref4s- 2 fjc,rden Abboren i Fiskevatn og Knutetjern gikk trolig tapt før 1950, mens den døde ut på 1960-tallet i de to andre lokalitetene. Det ble også opplyst at Lølandstjern og Håndbekktjern hadde hatt aure, men at den gikk tapt samtidig med abboren. Under prøvefiske ble det bortsett fra i Knutetjern fanget et fåtall aure i alle innsjøene, samt kanadisk bekkerøye i Håndbekktjern (tabell 2). Dette viser at enten har det vært restbestander av aure, eller så har det vært satt ut fisk i seinere år. Fiskevatn ble valgt som kalkingssjø, og behandlingen ble foretatt i slutten av september i 1997 og 1998. Ut fra størrelse, middeldyp, avrenning og vannkvalitet, ble kalkmengden beregnet til 800 kg. Dette skulle teoretisk heve ph fra rundt 4,8 til 6,0 og innholdet av kalsium fra 0,4 til 2,2 mg/i. 10 Flakksvatn Figur 1. Skisse av Tovdalsvassdragetmed nummerering av forsøkslokalitetenefra 1-5 med angivelseav UTM-referanseni parentes: 1 = Fiskevatn(659-864), 2 = Lølandstjern(574-818), 3 = Håndbekktjern (568-811), 4 = Knutetjern (543-787) og 5 = Gauslåtjern (659-865). Lokalitet 1 og 5 ligger på kartblad 1512-11,mens de øvrige er på kartblad 15111-1. pg'

Figur 2. Skisse og dybdeintervall for de fire forsøksvannene med angivelse av sted for prøvetaking av plankton (P), litorale krepsdyr (L1,L2)og bunndyr (B1,B2). 1 = beskyttet strand, vegetasjon, 2 = eksponert strand. Lølandstjønn Knutetjønn Tabell 1. Høyde over havet, areal og utsettingsmengden av abbor i antall og per hektar i de fire forsøkslokalitetene11997 og 1998. Antall dyr som døde under transport er vist i parentes. Insjø Høyde Areal Antall utsatt Antall utsatt i Antall utsatt Antall utsatt (m) (ha) i 1997 1998 totalt per ha Håndbekktjern 210 3,3 266 (0) 282 (4) 548 166 Lølandstjern 220 2,1 216 (0) 156 (0) 372 177 Knutetjern 380 2,5 180 (0) 218 (21) 398 160 Fiskevatn 294 3,5 0 (0) 410 (42) 410 117 8

- nina oppdragsmelding 664 Håndbekktjønn Lølandtjønn Fisketjønn 20-25 25 18 16 20 20 14 12 15 15 10 8 10 10 6 4 5 5 2 0 0 09 11 01 01 03 05 07 09 11 01 01 03 05 07 1998 98 99 99 99 99 99 1998 98 99 99 99 99 99 09 11 1998 98 01 99 01 99 03 99 05 99 07 99 Dato Figur 3. Temperaturkurverfra september 1998 til ulike datoer i 1999 i tre av de fire lokalitetene hvor det ble satt ut abbor. 1 Knutetjern sluttet temperaturloggen å virke i februar 1999, og dataene er derfor utelatt. Tabell 2. Antall aure og kanadisk bekkerøye fanget i de enkelte innsjøenei 1998 og 1999. Lokalitet Aure Kanadisk bekkerøye 1998 1999 1998 1999 Håndbekktjern 2 4 0 2 lølandstjern 5 6 0 0 Knutetjern 0 0 0 0 Fiskevatn 0 1 0 0 Gauslåtjern 4 19 0 0

3 Metoder 3.1 Vannkjemi Det ble samlet inn 14-15 vannprøver fra høsten 1997 til høsten 1999 i alle forsøkslokalitetene. Innsamling av prøvene og analysene følger standard prosedyre og metoder ved NINA's vannkjemiske laboratorium (Nøst et al. 2000). 3.2 Krepsdyrprøver Det ble tatt krepsdyrprøver i alle fem forsøkslokaliteter, og innsamlingen ble foretatt i oktober 1997, i juni, juli og september 1998 og i september 1999. Krepsdyrundersøkelsene er basert på kvalitative håvtrekk fra pelagial- og litoralsonen, samt kvantitative prøver i pelagialen (figur 2). Kvalitative prøver er tatt med planktonhåv med maskevidde 90 grn og diameter 30 cm. De pelagiske håvtrekkene ble tatt på innsjøens dypeste punkt, fra bunnen og opp til vannoverflaten. De litorale prøvene er tatt på ca. 0,5 meter dyp ved at håven er trukket like over bunnen. Det ble tatt prøver fra dominerende bunnsubstrat og fra forskjellige typer vannvegetasjon. Ved den kvantitative prøvetakingen i 1998 og 1999 ble det benyttet en rørhenter med volum 5 liter og lengde 1 meter. Det ble tatt to parallelle prøver fra dybdeintervallene 0-5 og 5-10 meter. I hvert intervall ble det tatt prøver fra hver meter (5 stk), og disse prøvene ble slått sammen til ei blandprøve som representerte 25 I vannvolum. Vannloppene (cladocerene) er artsbestemt ved hjelp av Fløssner (1972) og hoppekrepsartene ved hjelp av Sars (1918) og Kiefer (1978). Nauplier og små copepoditter er ikke artsbestemt. For de kvantitative prøvene ble det beregnet biomasse (mg tørrvekt per m2) for de enkelte artene basert på forholdet mellom kroppsvekt og kroppslengde (Bottrell et al. 1976, Langeland 1982). 3.3 Bunndyrprøver Det ble tatt sparkeprøver i rundt ett minutt fra strandnære områder med en rotehåver hver høst, 1997-99 (figur 2). Forekomsten av ulike grupper ble kvantifisert slik: 1-10%, 10-30%, 30-50 og > 50%. 3.4 Utsetting av abbor Utsetting av abbor ble foretatt i to perioder; høsten 1997 og våren 1998. Fisken ble tatt i Gauslåtjern (230 meter over havet), som ligger nord for Herefossfjorden (figur 1). Det var opprinnelig planen å fange abbor med ruser, men rusefiske i september 1997 ga lite fisk. Vi benyttet derfor i hovedsak settegarn på 12,5 og 15,5 mm til fangst av abbor. Etter hvert som fisken ble fanget, ble den satt til oppbevaring i en merd fram til utsetting. I begynnelsen av oktober 1997 ble det satt ut abbor i Lølandstjern, Håndbekktjern og Knutetjern med 1*80-266 individ i hver innsjø (tabell 1). På grunn av tidlig islegging ble det ikke foretatt utsetting i Fiskevatn høsten 1997. Det ble målt lengde av all utsatt fisk. Individ som var skadet eller viste tegn til svekkelse ble ikke satt ut. Ingen fisk døde i forbindelse med transporten høsten 1997 (tabell 1). Neste fangstperiode av abbor med ruser og garn i Gauslåtjern var i perioden 10.-14. mai 1998, med utsetting i alle fire forsøksvannene (tabell 1). Utsettingmaterialet besto av både umoden og kjønnsmoden fisk. Blant de kjønnsmodne individene var det en overvekt av hanner, og blant hunnene hadde allerede en god del gytt. Utsettingsmengden ble tilpasset størrelsen på hvert tjern. I Håndbekktjern, Lølandstjern og Knutetjern varierte utsettingstettheten mellom 160-177 individ per hektar. På grunn av manglende utsettinger i Fiskevatn i 1997, ble det satt ut et større antall fisk her våren 1998, men noe færre individ per hektar (117 per hektar) enn i de andre lokalitetene fordelt på to år. Det var relativt høy dødelighet under transporten både til Lølandstjern og Fiskevatn våren 1998 med henholdsvis 8,8 og 9,3 %. All utsatt fisk i både 1997 og 1998 ble merket ved å klippe av høyre bukfinne. Den gjennomsnittlige lengden på den utsatte abboren høsten 1997 og våren 1998 i de enkelte vannene varierte mellom henholdsvis 115-136 og 150-158 mm (tabell 3). Tabell 3. Gjennomsnittlig lengde med standard avvik (L SD) hos utsatt abbor i forsøkslokalitetene 11997 og 1998. N = antall fisk lengdemålt. År 1997 1998 1997 1998 1997 1998 1998 Lokalitet L±SD Håndbekktjern 136 ± 29 266 151 ± 19 282 Lølandstjern 115 ± 28 216 158 ± 16 156 Knutetjern 121 ± 30 180 153 ± 18 218 Fiskevatn 150 ± 16 410 3.5 Provefiske og fiskeprover Prøvefisket ble foretatt med Nordisk oversiktsgarn i slutten av september i 1998 og 1999. Disse garna er 30 meter lange og 1,5 meter dype og består av 12 segmenter med maskevidder fra 5 til 55 mm (Appelberg et al. 1995). Garna ble satt i følgende dybdeintervaller: 0-3 m, 3-6 og 6-12 m med henholdsvis 3, 2 og 1 garn i hvert dybdeintervall, bortsett fra at det bare ble satt 2 10

- nina oppdragsmelding 664 garn på 0-3 m dyp i Fiskevatn i 1999. Fangstutbyttet ble uttrykt som antall individ fanget per 100 m2 garnareal per natt (CPUE). I tillegg til de fem forsøkslokalitetene ble Risvatnet som ligger ca 1 km nedstrøms Håndbekktjern prøvefisket høsten 1998. Bakgrunnen for dette var at lokale fiskere rapporterte om merket abbor i tjernet. Det ble tatt lengde, vekt, kjønn og stadium av all fisk som ble fanget ved prøvefiske. Ørestein (otolitt) og gjellelokk ble benyttet ved aldersanalysen. 1Gauslåtjern ble det i 1999 fanget 21 abbor som ikke ble aldersbestemt. Lengden på disse individene varierte mellom 105 og 122 mm. Aldersbestemmelse av 36 abbor i samme størrelsesintervall viste at de var ett år gamle, og det var ingen overlapp i størrelse med individ fra andre aldersgrupper. Alderen på de 21 individene som ikke ble aldersbestemt ble derfor satt til ett år. 4 Resultater 4.1 Vannkjemi Alle de tre innsjøene som ikke ble kalket var sterkt forsuret (Håndbekktjern, Lølandstjern og Knutetjern). Minimums-verdier for ph og uorganisk labilt aluminium (A1,)varierte mellom henholdsvis 4,59-4,68 og 118-178 i.tg/l (figur 4, vedlegg 1). I Håndbekktjern og Lølandstjern var vannkvaliteten dårligst på vårparten, i motsetning til på høsten i Knutetjern. Av disse tre innsjøene hadde Knutetjern den mest kritiske vann-kvaliteten med det høyeste innholdet av Al,. Denne lokaliteten hadde også null alkalitet og de laveste konsentrasjonene av kalsium med et gjennomsnitt på 0,35 mg/i. Den syrenøytraliserende kapasitet (ANC) var lav med et gjennomsnitt på 28,50 gekv/i (tabell 4). Til sammenligning var gjennomsnittlig alkalitet og kalsium i Håndbekktjern og Lølandstjern henholdsvis 15,26 og 17,72 gekv/i og 1,08 og 1,19 mg/l. Også Fiskevatn var kronisk sur før kalking med ph og Al, på henholdsvis 4,83 og 67 gg/1, målt i september/oktober 1997. Etter kalking var ph og Al, henholdsvis 5,42-6,67 og 2-30 gg/i. Gauslåtjern hadde en god vannkvalitet, illustrert ved ph (5,58-6,33), Al, (5-35 gg/1) og ANC (20-55 gekv/1). Alle innsjøene var relativt humøse med gjennomsnittlige TOC verdier på 4,85-5,78 mg/i bortsett fra i Knutetjern (1,71 mg/i). Dette gjenspeiles også av siktedypet som varierte mellom 2,5 og 3,5 m bortsett fra i Knutetjern med 5,0 m. Innholdet av fosfor var lavt i alle innsjøene med 4,2-14,1 gg/1, de høyeste verdiene hadde Lølandstjern (tabell 5). Innholdet av jern var derimot relativt høyt med konsentrasjoner fra 154 til 370 gg/i. 4.2 Planktoniske og litorale krepsdyr Totalt for de fem lokalitetene ble det registrert 24 arter vannlopper og 12 arter hoppekreps (vedlegg 2-6). De fleste artene er vanlig utbredt og er indifferente i forhold til ph, dvs de forekommer i både sure og ikke-sure innsjøer. Typiske survannsindikatorer som for eksempel vannloppene Alona rustica og Acantholeberis curvirostris samt den cyclopoide hoppekrepsen Diacyclopsnanus ble registrert. Også arter som indikerer en noe bedre vannkvalitet, som for eksempel vannloppene Daphnia longispina og D. longiremis, ble påvist. Flest krepsdyrarter ble påvist i Lølandstjern med totalt 29 arter fordelt på 18 vannlopper og 11 hoppekreps (tabell 6). Artsutvalget varierte mellom 12 og 23 arter på de ulike prøvetidspunktene, med høyest antall i oktober 1997 og lavest i juni 1998. Den moderat forsuringsfølsomme arten D. longispina var tilstede i samtlige prøver: Det indikerer en relativt gunstig vannkvalitet i Lølandstjern. Arten var også den dominerende vannloppen med størst forekomst i dybdenivået 5-10 m 11

6.5 6.0 5.5 5.0 4.5 HÅNDBEKKTJERN - - v ø'e 41 200 150 100 50 111,. l 11. Xct. 65. 6.0 5.5 5.0 4.5 6.5 6.0 5.5 5.0 4.5 6.5 6.0 5.5 5.0 4.5 LØLANDSTJERN " KNUTETJERN FISKEVATN /***'-'..., _." / ir.. _, - / 200 150 100 50 "E 200 150 70 100 _Ne.Y2 50 f E." 200 150 100 50 III,,,,,,,,, /0.."...... ---. 0,,,j1b OL si 6.5 6.0 5.5 5.0 4.5 GAUSLÅTJERN -- r ---r-- Sep Nov Apr JunAug Okt Mai Jul Sep Okt Apr JunAug Okt Mai Jul Sep 1997 1998 1999 1997 1998 1999 200 150 100 50 Dato Figur 4. ph og konsentrasjonenav uorganisk aluminium (Al) målt i ulike perioder i de fem forsøkslokalitetene, 1997-99. Tabell 4. Gjennomsnittlig verdi i standard avvik for noen vannkjemiske variabler i forsøkslokalitetene, 1997-99. Resultatene er basertpå 11-15prøver fra hver innsjø bortsett fra for TOCmed enten 8 eller 9 prøver. Lake ph Alkalitet Turbiditet TOC Ca Sulfat Silisium Ali ANC pekv/i FTU mg/l mg/l mg/i mg/i pg/l pekv/i Håndbekktjern 5,25 ± 0,32 15,26 ± 8,80 1,40 ± 0,40 5,34 ± 1,10 1,08 ± 0,18 3,36 ± 0,38 0 94 ± 0,33 57,88 ± 30,79 8,22 ± 12,51 Lølandstjern 5,21 ± 0,30 17,72 ± 12,03 1,47 ± 0,51 5,78 ± 1,39 1,19 ± 0,22 3,58 ± 0,37 1,11 ± 0,30 60,91 ± 28,52 9,78 ± 17,38 Knutetjern 4,81 ± 0,08 0,00 ± 0,00 1,20 ± 0,64 1,71 ± 0,50 0,35 ± 0,15 2,85 ± 0,40 0,38 ± 0,33 138,34 ± 20,79-28,50 ± 8,55 Fiskevatn 6,13 ± 0,42 72,92 ± 44,46 1,39 ± 0,71 4,99 ± 0,91 2,04 ± 0,83 2,87 ± 0,41 0,56 ± 0,52 9,38 ± 8,60 60,74 ± 43,56 Gauslåtjern 5,98 ± 0,22 39,02 ± 6,79 0,98 ± 0,37 4,85 ± 0,72 1,58 ± 0,11 3,78 ± 0,39 1,18 ± 0,29 13,66 ± 9,73 35,99 ± 10,19 12

Tabell 5. Konsentrasjonen av fosfor (Tot-P) og jern (Fe56) i forsøkslokalitetene målt ved hjelp av massespektrofotometer. Rsdangir måleusikkerheteni % *2. Lokalitet Fosfori p.gil Jern i gg/1 Tot-P Rsd Fe56 Rsd Håndbekktjern 10,1 3,4 318,3 4,3 Lølandstjern 14,1 5,4 364,9 5,6 Knutetjern 6,5 2,5 43,0 3,8 Fiskevatn 3,6 4,1 315,9 2,8 Gauslåtjern 4,2 3,2 158,7 4,3 (vedlegg 7). Total planktonbiomassevarierte fra 400 til 900 mg/m2for periodenjuni til september 1998. Prøven fra september 1999 viste en biomassepå 1150 mg/m2, og av dette utgjorde vannlopper 35-40 % (figur 5). Calanoide hoppekreps, hovedsakelig Eudiaptomus gradlis, utgjorde gjennomgående hoveddelen av planktonbiomassen. I både Gauslåtjern og Håndbekktjern ble det påvist 27 arter, og i begge lokalitetene fordelte de seg med 18 arter vannlopper og 9 arter hoppekreps(tabell 6). Disse to lokalitetene har 12 arter vannlopper og 6 arter hoppekreps felles. Artsutvalget på de ulike prøvetidspunktene varierte mellom 15 og 21 i Gauslåtjernog 12 og 20 i Håndbekktjern (vedlegg 3 & 4). Høyest artsutvalg ble påvist i henholdsvis oktober 1997 og september 1999. D. longispina ble registrert i både i Gauslåtjern og i Håndbekktjern, men artens mengdeandel var betydelig større i Håndbekktjern både i litoralen og i pelagialen (vedlegg 8 & 9). Gauslåtjern hadde relativt store mengder av en annen men mindre daphnide, D. longiremis. Beregnet planktonbiomasse i Gauslåtjern og Håndbekktjern varierte fra rundt 300 til 1.100 mg/m2 med størst variasjonsbreddei Gauslåtjern (figur 5). Vannlopper utgjorde mer enn 70 % av planktonbiomassen i Gauslåtjern med Holopedium gibberum som dominerende art og med hovedtyngde i dybdenivået 5-10 m (vedlegg 8). Av øvrige arter var hoppekrepsencyclopsscutifer den mest vanlige i Gauslåtjern. I Håndbekktjern dominerte calanoide hoppekreps (E. gradlis) i planktonet. I september 1999 var imidlertid innslaget av D. longspina betydelig, særlig på 5-10 m dyp (vedlegg 9). I Fiskevatnble det påvist 21 krepsdyrarter fordelt på 14 vannlopper og 7 hoppekreps. Artsutvalget varierte mellom 11 og 16 på de ulike prøvedatoene(vedlegg 5). At Daphnia spp. manglet i planktonprøvene, samt at forsuringsindikatorene A. rustica, A. curvirostris og D. nanus forekom, indikerer forsuringspåvirkning. C. scutifer, som er en vanlig forekommende art i de fleste typer innsjøer, ble ikke registrert. Planktonbiomassenvarierte mellom 250 og 400 mg/m2, stort sett med dominans av vannloppene Bosmina longispina, H. gibberum og Diaphanosoma brachyurum. Det har ikke skjedd noen klare endringer i artssammensetning av verken planktoniske eller litorale krepsdyr i Fiskevatni perioden 1997-99. Derimot var mengdefordelingen i planktonet i september 1998 og 1999 ulik. I september 1998 utgjorde calanoide hoppekreps (E. gracilis) nær 70 % av biomassen,mens vannlopper (8. longispina) utgjorde 85 % i september 1999 (figur 5, vedlegg 10). Daphnia sp. ble registrert i mageprøverfra abbor i 1999. Knutetjern skilte seg ut med klart færrest antall krepsdyrarter (15), fordelt på 8 vannlopper og 7 hoppekreps (tabell 6). Artsutvalget varierte mellom 5 og 10 på de ulike prøvedatoer (vedlegg 6). Ingen daphnider ble registrert, mens survannsindikatorenea. rustica og D. nanus var til stede. C. scutifer ble ikke registrert i Knutetjern. Planktonet var dominert av E. gradlis, mens vannloppene 8. longsipina og D. brachyurum utgjorde en vesentlig del av biomassenda planktonmengden var størst i juli 1998 (vedlegg 11). Planktonbiomassenvar generelt lav til moderat og varierte mellom 55 og 580 mg/m2 (figur 5). Antall arter krepsdyr, artssammensetning og totale mengden planktonkreps i Knutetjern er typisk for sterkt forsurede innsjøer. 4.3 Bunndyr Bunndyrsamfunnet karakteriseresved få og dominerende forsuringstolerante grupper (vedlegg 12). De fire mest vanlige gruppene var øyenstikkere (Odonata), fjærmygg (Chironomidae),vårfluer (Trichoptera)og buksvømmere(coriidae). Buksvømmere,som utgjorde en dominerende andel både i de tre sure innsjøeneog i den kalka lokaliteten, ble imidlertid ikke påvist i innsjøen med best vannkvalitet (Gauslåtjern). Av forsuringsfølsomme grupper ble det påvist små mengder muslinger i Håndbekktjern (1998 og 1999) og Lølandstjern(1999), samt snegl i Gauslåtjern(1997). 4.4 Fisk 4.4.1 Fangstutbytte og aldersfordeling Blant de tre ikke-kalka innsjøeneble det bare gjenfanget en utsatt abbor; nemlig i Håndbekktjern i 1998 (tabell 7). I denne innsjøen reproduserte den utsatte abboren våren 1999 idet det ble fanget 18 yngel ved prøvefiske samme høst (CPUE= 6,7). Det var følgelig negativt resultat både med hensyntil overlevelseav utsatt fisk og reproduksjon i både Lølandstjern og Knutetjern. I den kalka lokaliteten (Fiskevatn)var fangstutbyttet av utsatt abbor i 1998 og 1999 henholdsvis 49 og 19 individ, tilsvarende CPUE på 18,1 og 8,4. I denne innsjøen hadde abboren gytt både våren 1998 og 1999, og det ble fanget henholdsvis87 (CPUE= 32,2) og 119 yngel (CPUE= 52,9) i de to årene. Det totale fangstutbyttet av abbor i Fiskevatnuttrykt i CPUEi 1998 og 1999 var 13

Tabell 6. Krepsdyrarterbasertpå planktoniske og litorale prøver i de fem forsøksinnsjøene,1997-99. Lokalitet Lølandstjern Gauslåtjern Håndbekktjern Fiskevatn Knutetjern Cladocera Diaphanosoma brachyurum X Sida crystallina Polyphemus pediculus Alonopsis elongata Acroperus harpae X Bosmina longispina Eurycercus lamellatus Holopedium gibberum Chydorus sphaericus Scapholeberis mucronata Alona guttata Alona rustica Alona affinis Ceriodaphnia quadrangula Daphnia longispina Daphnia longiremis Peracantha truncata Acantholeberis curvirostris Alonella eisa Alonella nana Leptodora kindtii Bythotrephes longimanus Graptoleberis testutinaria Simocephalus vetula Copepoda Eudiaptomus gracilis Macrocyclops albidus Megacyclops viridis Eucyclops serrulatus Cyclops scutifer Heterocope saliens Mesocyclops leuckarti Megacyclops gigas Eucyclops denticulatus Acanthocyclops capillatus Acanthocyclops robustus Acanthocyclops sp. Diacyclops nanus Antall vannlopper 18 18 18 14 8 Antall hoppekreps 11 9 9 7 7 Antall arter krepsdyr totalt 29 27 27 21 15 14

Lølandstjern Gauslåtjern 1400 1400 EllCyclopoida 1200 IIIICalanoida 1200 DCladocera 11Calanoida 1000 1000 Cladocera cv E.. 800 E 800 co 600 _r:n 600 - E E 400 400 CV E Cyclopoida 200 200 0 03.06.98 21.07.98 22.09.98 11.09.99 04.06.98 21.07.98 21.09.98 07.09.99 Håndbekktjern Fiskevatn E a) 1400 1200 1000 800 600 Cyclopoida Calanoida Claadocera E 1400 1200 1000 800 600 E Cyclopoida Calanoida Cladocera 400 400 200 200 o- 03.06.98 21.07.98 22.09.98 12.09.99 03.06.98 22.07.98 22.09.98 10.09.99 Knutetjern 1400 1200 1000 800 Cyclopoida Calanoida Cladocera 600 400 200 0 03.06.98 22.07.98 21.09.98 12.09.99 Figur 5. Biomasse (mg tørrvekt per m2) av planktoniske krepsdyr i de ulike lokaliteter i 1998 og 1999, med fordeling på hovedgruppene vannlopper (Cladocera),calanoidehoppekreps (Calanoida)og cyclopoide hoppekreps (Cyclopoida). 15 Norsk institutt for naturforskning (NINA) 2010 http://www.nina.no Vennligst kontakt NINA, NO-7485 TRONDHEIM for reproduksjon av tabeller, figurer, illustrasjoner i denne rapporten.

Tabell 7. Fangstutbyttetper 100 m2garnareal (CPUE)og antall abbor fanget i de enkelte innsjøene(n)i 1998 og 1999. År Lokalitet 0-3 m dyp 3-6 m dyp CPUE N CPUE N 6-12 m dyp Totalt CPUE N CPUE N 1998 Håndbekktjern 0,7 1 0 0 1999 13,3 18 0 0 1998 isalandstjern 0 0 0 0 1999 0 0 0 0 1998 Knutetjern 0 0 0 0 1999 0 0 0 0 1998 Fiskevatn 85,2 115 22,2 20 1999 157,8 142 13,3 12 1998 Gauslåtjern 74,1 100 1,1 1 1999 57,0 77 8,9 8 0 0 0 0 0 0 2,2 0 0 0 0 0,4 1 0 6,7 18 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 50,3 136 0 68,4 154 0 37,4 101 0 31,5 85 henholdsvis 50,3 og 68,4. I 1999 ble det fanget 14 ettåringer, dvs individ fra 1998-årsklassen. 50 Det var en signifikant lineær sammenheng mellom fangsten av yngel i september (CPUE) i de enkelte innsjøene og vannkvaliteten i mai, både mht Al, (F. 43.38, R2=0,934, p<0,05) og ph (F12=47,42, R2=0,939.,p<0,05) (figur 6). Vannkvaliteten i rriai ble valgt fordi' vi antar at abboren klekker i den måneden. Teoretisk skjer det er en total reprodukasjonssvikt hos abbor når ph er < 5,15 og Ali > 60 p.g/l. 40 30 20 10 Fangstutbyttet av abbor i Gauslåtjern var lavere enn i Fiskevatn både i 1998 (CPUE = 37,4) og 1999 (CPUE = 31,5). Dette skyldes at Gauslåtjern hadde et betydelig mindre innslag av rekrutter enn Fiskevatn (tabell 8). I 1999 ble det ikke fanget årsyngel i Gauslåtjern. Derimot var innslaget av ettåringer relativt stort (n = 57). Prøvefiske i Risvatn høsten 1998 ga 8 abbor. Alle individene var finneklippet på samme måte som de som var satt ut i Håndbekktjern oppstrøms Risvatn. Dette tyder på at disse individene har vandret nedover fra Håndbekktjern. 50 40 30 20 10 30 50 70 90 110 130 150 Inorganiskaluminium(gg/I) 4.4.2 Ernæring I Gauslåtjern hadde abboren spist flere grupper næringsdyr enn fisken i de andre lokalitetene. Myggpupper og geldcreps (H. gibberum) utgjorde det meste av dietten, mens abboren i de andre lokalitetene hadde spist svært lite eller ingen av disse næringsdyrene (tabell 9). Dette var også tilfelle ved en tilsvarende sammenligning av dietten hos aure (tabell 10). Daphnia spp. ble bare registrert i mager hos abbor og aure i Gauslåtjern, og hos abbor i Fiskevatn. Det ble for øvrig ikke registrert noen daphnider i planktonprøvene fra Fiskevatn. 10 4,8 5,2 5,6 6,0 6,4 6,8 7,2 7,6 Figur 6. Sammenhengenmelom fangstutbytte av abbotyngel (CPUE)i de enkelte innsjøene og uorganisk aluminium (Al) og ph i mai måned. Sammenhengenkan beskrivesmed disse to ligningene: CPUE= 52,984 0,897Ali og CPUE= -192,92 + 37,82 ph. Regresjonene baserer seg på fire punkter: tre punkter med CPUE> 0 og ett punkt med CPUE= 0 og når vannkvaliteten vargunstigst. ph 16

Tabell 8. Gjennomsnittlig lengde standard awik hos abbor i ulike aldersgrupperi Håndbekktjern, Fiskevatnog Gauslåtjerni 1998og 1999.Antall fisk i parentes. Alder Håndbekktjern Fiskevatn Gauslåtjern 1998 1999 1998 1999 1998 1999 0+ 89 ± 6 (18) 70 ± 5(87) 94 ± 12 (119) 76 ± 9 (19) 1+ 161 ± 15 (14) 135 ± 9 (32) 122 ± 7 (57) 2+ 168 ± 12 (3) 136± 9 (11) 153 ± 9 (8) 3+ 181±12 (13) 178 ± 0 (1) 168±19 (20) 166 ± 7(4) 4+ 186± 7 (8) 190± 13 (5) 165± 0 (1) 179 ± 8 (5) 5+ 172 ± 19 (2) 210± 0 (1) 175± 17 (5) 189± 0(1) 6+ 193 ± 9 (5) 229 ± 0 (1) 163 ± 11 (3) 162 ± 0 (1) 7+ 217 ±0 (1) 182 ± 10 (9) 210 ± 17 (3) 162 ± 1 2 (6) 173 ± 4 (3) 8+ 200 ± 17 (7) 208 ± 19 (7) 173 ± 15 (4) 173 ± 5 (2) 9+ 194± 0 (1) 213 ± 0(1) 181 ± 9 (4) 10+ 182 ± 0 (1) 233 ± 30 (2) Tabell 9. Sammensetningav dietten hos abbor i Ristjern, Håndbekktjern, Gauslåtjern, Fiskevatnog Lølandstjern høsten 1998 og 1999. I = larver, p = pupper, ad = adulte. Antall mager analysert er angitt nederst. Ristjern Håndbekktjern Gauslåtjern Fiskevatn Lølandstjern Næringsdyr 1998 1998 1999 1999 1998 1999 1998 Overflateinsekter 46,1 Mygg, p. 13,5 21,2 1,5 1,4 7,5 Fjærmygg,I. 0,5 7,2 0,8 3,4 Svevemygg,I. 93,1 1,5 Vårflue, I. 15,8 2,4 4,0 15,5 26,8 Døgnflue, I. 0,1 7,7 0,1 0,4 2,6 Mudderflue, I. 10,0 16,5 27,0 øyenstikker, I. 86,4 6,1 11,7 5,0 51,1 7,6 8,4 Buksvømmer,ad. 0,8 1,0 7,2 Div. bunndyr 0,7 1,4 Daphnia sp. 6,1 B. longispina 0,1 4,8 5,4 20,6 S. aystallina 52,3 H. gibberum 30,7 4,4 Linsekreps 8,8 4,9 10,3 4,0 Hoppekreps 0,2 9,2 12,2 Div. dyreplankton 2,4 6,0 0,1 3,5 Antall mager 2 2 13 20 20 20 4 Av bunndyr var svevemygg og larver av vårfluer, mudderfluer og øyenstikkere de viktigeste næringsdyrene for fisken i de undersøkte vannene. Larver av øyenstikkere utgjorde en relativt stor andel av dietten hos abbor i alle lokalitetene. Denne gruppen var også svært vanlig i bunndyrprøvene (vedlegg 12). Buksvømmere utgjorde lite av dietten hos både abbor og aure på høsten da prøvene ble samlet inn. En kan ikke utelukke at denne gruppen har større betydning som næringsdyr i andre perioder av året. 17

Tabell 10. Sammensetningav dietten hos aure i Håndbekktjern, Gauslåtjern,Fiskevatnog Lølandstjern i 1998 og 1999. I =larver, p = pupper, ad = adulte. Antal mager analysert er angitt nederst. Håndbekktjern Gauslåtjern Fiskevatn Lølandstjern Næringsdyr 1999 1999 1998 1999 1999 Overflateinsekter 19,8 Mygg, p. 0,4 44,4 68,9 Fjærmygg,I. 2,3 0,3 Svevemygg,I. 97,2 13,1 12,8 Vårflue, I. 10,4 25,6 100 18,3 Døgnflue, I. Mudderflue, I. Øyenstikker, I. 45,7 Buksvømmer,ad. Div. bunndyr Daphnia sp. 0,1 6,1 B. longispina + 18,4 B. longimanus 2,0 H. gibberum 1,7 Linsekreps 2,1 3,5 Hoppekreps 6,4 Div. dyreplankton 0,3 Antall mager 3 14 4 1 2

5 Diskusjon Vannkvaliteten i innsjøer på Sørlandet synes fortsatt å være for dårlig til at abbor kan reetableres i noen særlig grad. I de ikke-kalka forsøkslokalitetene var laveste ph og høyeste innhold av uorganisk aluminium (Al,) henholdsvis rundt 4,6-4,7 og 118-178 gg/l. Blant de tre sure innsjøene ble det bare påvist rekruttering hos abbor i Håndbekktjern. Reproduksjon ble imidlertid bare registrert i 1999, altså ikke i 1998. Det har trolig vært relativt høy dødelighet blant yngelen i 1999, for antall individ som ble fanget ved prøvefiske var 5-7 ganger lavere enn i den kalka lokaliteten (Fiskevatn). At abboren reproduserte i Håndbekktjern i 1999 og ikke i 1998 har trolig sammenheng med variasjoner i vannkvaliteten, idet minimum ph og maksimum Ali i mai 1998 og 1999 var henholdsvis 5,15 og 941.1g/l, og 5,36 og 461.1g/l. I Fiskevatn var ph og AI, på samme tid henholdsvis 5,76 og 191.t.g/I,og 6,57 og 5 gg/i. Vi fant er signifikant sammenheng mellom rekrutteringsstyrken hos abbor i de enkelte innsjøene og vannkvaliteten på våren. Teoretisk skjer det er en total reprodukasjonssvikt hos abbor når ph er < 5,15 og Al, > 60 gg/i på våren. Manglende tilslag og reproduksjon hos den utsatte abboren er derfor i overensstemmelse med eksperimentelle forsøk som viser høy dødelighet hos egg og yngel like etter klekking ved ph under 5,0-5,5 (Runn et al. 1977). En del av den utsatte abboren i Håndbekktjern ble gjenfanget i Risvatn, som ligger ca 1 km lenger nede i vassdraget. Denne utvandringen skyldes trolig en unnvikelsesadferd i forhold til surt vann, et fenomen som er registrert hos flere fiskearter. Eksempelvis er det vist at blant to årsklasser av bekkerøye i en kalket innsjø i Adirondacks, USA, vandret henholdsvis 50 og 65 % ut etter ett raskt ph-fall fra 6,5 til 5,0 (Gloss et al. 1989). Reetablering av abbor i forsuringsområder vil i de fleste tilfeller måtte skje ved utsettinger fordi fysiske hindringer stopper naturlig innvandring. Det er imidlertid også eksempler på naturlig innvandring etter en bedring av vannkvaliteten. I Herefossfjorden i Tovdalsvassdraget ble det antatt at abboren ble borte rundt 1975, men den begynte å etablere seg i innsjøen 10 år seinere (Kleiven 1997). Dette skyldes enten at det var en restbestand av abbor i innsjøen eller at den har vandret inn fra andre innsjøer i vassdraget. Etableringen av abbor i Herefossfjorden har trolig sammenheng med at vannkvaliteten i Tovdalsvassdraget har bedret seg i løpet av de siste 15-20 årene (SFT 1999). Tovdalsvassdraget er nå kalket, og det har vært en kraftig økning i flere abborbestander her (Nøst 2000). Forsøkene med å reetablere abbor var altså for det meste mislykket i de innsjøene som inngikk i dette prosjektet. Det må likevel presiseres at disse lokalitetene hadde en marginal vannkvalitet. En kan derfor ikke utelukke at det finnes innsjøer med tapte abborbestander som har en så bra vannkvalitet at reetablering allerede kan være mulig. Dette kan gjelde innsjøer hvor abboren har gått tapt relativt nylig. Totalt ble det registrert 36 arter av planktoniske og litorale krepsdyr i de fem undersøkte innsjøene. Antall arter varierte mellom 15 og 29 for enkeltlokaliteter. Variasjoner i antall arter kan foruten forsuringssituasjonen, blant annet skyldes forskjeller i vannvegetasjonens utforming (litorale krepsdyr), innsjøens areal og fiskepredasjon (Schartau et al. 1997a). Geografisk beliggenhet synes imidlertid å være av underordnet betydning da lokalitetene ligger innenfor samme vassdrag og innenfor en begrenset høydegradient. Basert på dominansforhold og sammensetning av arter ble det registrert varierende grad av forsuringsskader i de undersøkte innsjøene. For uten to arter Daphnia (D. longispina og D. longiremis) er de registrerte artene enten arter som finnes i de fleste typer innsjøer og som regnes som forsuringstolerante (eks. Bosmina longispina, Holopedium gibberum, Alonopsis elongata, Eudiaptomusgracilis) eller arter som er typisk for sure innsjøer og som synes å bli begunstiget av mindre konkurranse fra andre arter (Acantholeberiscurvirostris, Alona rustica, Diacyclops nanus). Ingen av de litorale artene som ble registrert er spesielt ph-sensitive. longispina ble registrert i Gauslåtjern, Lølandstjern og Håndbekktjern og var dominerende vannloppe i de to sistnevnte lokalitetene. Arten er relativt sensitiv for predasjon og vil sjelden dominere i planktonet dersom innsjøen har en tett bestand av planktonspisende fisk (eks. mort, sik, røye). D. longiremis, som kun ble registrert i Gauslåtjern, er en mindre art og derfor mer tolerant for fiskepredasjon. Det er første gang denne arten, som primært har en østlig utbredelse, er registrert i Tovdalsvassdraget (se Schartau et al. 1997b). Daphnidene finnes vanligvis i lave tettheter og/eller kun sporadisk når ph < 5,0 og tilstedeværelse av Daphnia spp., vil som oftest indikere god vannkvalitet (Schartau et al. 1997a, Schartau et al. 2000). Humus har imidlertid en positiv effekt på artsantallet i sure innsjøer (Hobæk & Raddum 1980, Schartau et al. 1997a). Det er også vist at Daphnia spp. kan overleve i sure innsjøer (ph < 5,0), gitt at humusinnholdet er tilstrekkelig høyt. De undersøkte innsjøene er alle, med unntak av Knutetjern, svært humuspåvirket. At dette krepsdyret ble funnet i mageprøver hos fisk og ikke i planktonprøvene i Fiskevatn, tyder på at arten er i ferd med å rekolonisere denne lokaliteten. Det er sannsynligvis et resultat av bedre vannkvalitet etter kalking. gracilis var dominerende hoppekreps i samtlige innsjøer; i Gauslåtjern sammen med C. scutifer. Det er tidligere vist av C. scutifer, som er en planktonisk art 19

med vid utbredelse, har redusert fekunditet i surt vann og vanligvis finnes kun ved lave tettheter når ph < 4,8 (Sandøy & Nilssen 1987). Arten ble kun registrert i Gauslåtjern (dominerende) og i Håndbekktjern (små mengder). Med unntak av referansesjøen (Gauslåtjern) må de undersøkte lokalitetene betraktes som moderat til meget sterkt forsuringsskadet. Mest forsuringsskadet er Knutetjern og Fiskevatn, men to år etter kalking er det svake indikasjoner på positive endringer i sistnevnte innsjø. Blant bunndyrene var buksvømmere, svevemygg og larver av vårfluer, mudderfluer og øyenstikkere viktige næringsdyr for fisken i de undersøkte vannene. Buksvømmere ble ikke påvist i dietten hos verken aure eller abbor i Gauslåtjern. Svevemygg- og mudderfluelarver er forsuringstolerante grupper, men er følsomme for fiskepredasjon (Walseng et al. 1995). Larver av øyenstikkere var også svært vanlige i bunndyrprøvene. Stor tetthet av øyenstikkere er vanlig i sure innsjøer ettersom de ikke påvirkes negativt av lav ph (Kroglund 1992). Buksvømmere kan bli påvirket indirekte på en positiv måte ved en forsuring ved at fisk forsvinner og predasjonspresset blir borte (Kroglund 1992). Dette er trolig årsaken til at denne gruppen ikke ble påvist i Gauslåtjern, som har stedegne bestander av aure og abbor, i tillegg til ål. Vi konkluderer med at mange innsjøer på Sørlandet fortsatt er for sure til at abbor kan overleve og reprodusere. Det er derfor nødvendig å kalke for å opprettholde abbor-bestander i de mest forsuringsrammede områdene av landet. Kalking og introduksjon av abbor i mindre vann vil raskt gi høstbare bestander. Det vil trolig også bli behov for kalking i lang tid framover. Modellberegninger basert på vannkvaliteten i Tovdalsvassdraget viser at gitt de reduksjoner i svovel og nitrogen som er forventet i løpet av de neste årene, vil det likevel ta nærmere 50 år før dagens krav til kalking er redusert med 65 % (Wright 2000). Nærmere 1.000 abborbestander her i landet er tapt som følge av forsuring (Hesthagen et al. 1999). Følgelig står vi framfor et omfattende reetableringsarbeid når vannkvaliteten blir tilfredsstillende. 6 Litteratur Appelberg, M., Berger, H.M., Hesthagen, T., Kleiven, E., Kurkilahti, Raitaniemi, J. & Rask, M. 1995. Development and intercalibration of methods in Nordic freshwater fish monitoring. - Water, Air and Soil Pollut. 85: 401-406. Baker, 1. 1990. Effects of acidification on fish. - s. 136-184 i: State of science and state of technology: Biological effects of changes in surface water acidbase chemistry. SOS/t Report No 13. National Acid Precipitation Assessment Program, Washington, DC Bergquist, B.C. 1991. Etinction and natural recolonization of fish in acidified and limed lakes. - Nordic J. Freshw. Res. 66: 50-62. Christophersen, N., Neal, C. & Mulder, 1. 1990. Reversal of stream acidification at the Birkenes catchment, southern Norway: predictions based on potential ANC changes. - J. Hydrol. 116: 77-84. Gloss, S.P., Schofield, C.L., Spateholts, R.L. & Plonski, B.A. 1989. Survival, growth, reproduction, and diet of brook trout (Salvelinusfontinalis) stocked into lakes after liming to mitigate acidity. - Can. J. Fish. Aquat. Sci. 46: 277-286. Henriksen, A., Lien, L., Traaen, T.S., Sevaldrud, 1.5. & Brakke, D.F. 1988. Lake acidification in Norway: present and predicted chemical status. - Ambio 17: 259-266. Henriksen, A., Lien, L., Rosseland, B.O., Traaen, T.S. & Sevaldrud, I.H. 1989. Lake acidification in Norway: present and predicted fish status. - Ambio 18: 314-321. Hesthagen, T., Sevaldrud, I.H. & Berger, H.M. 1999. Assessment of damage to fish populations in Norwegian lakes due to acidification. - Ambio 28: 112-117. Hobæk, A. & Raddum, G.G. 1980. Zooplankton communities in acidified lakes in South Norway. - Rapport IR 75/80, SNSF-prosjektet. 132 s. Kleiven, E. 1995. Fisk. I: Kalking i vann og vassdrag. - s. 108-117 i Romuldstad, A.J., red. Overvåking av større prosjekter. Årsrapport 1993. DN-Notat 1995-2 Kleiven, E. 1997. Tap og rekolonisering av ulike fiskeartar i Herefossfjorden, Tovdalsvassdraget, i perioda 1970-1996. - NIVA- Rapp.3724-97: 1-21. Kroglund, F. 1992. Bunndyrundersøkelser i Fjorda I: Kalking i vann og vassdrag. - FoU-årsrapport 1990. DN-notat 1992-4:106-111. Nøst, T. 2000. Tovdalsvassdraget. Innlandsfisk. I: Kalking i vann og vasssdrag. Overvåking av større prosjekter i 1999. DN-notat 2000-2: 110-113. Nøst, T., Schartau, A.K., & Daverdin, R.H. 2000. Kjemisk overvåking av norske vassdrag - Elveserien 1999. - NINA Oppdragsmelding 655: 1-48. Pavlov, D.S. 1989. Structures assisting the migrations of non-salmonid fish: USSR. - FAO Fish. Tech. Rep. 308 s. 20

Runn, R., Johansson, N. & Milbrink, G. 1977. Some effects of low ph on the hatchability of eggs of perch, Percafluviatilis L. - Zoon 5: 115-125. Sandøy, S. & Nilssen, J.P. 1987. Cyclopoid copepods in marginal habitats: Abiotic control of population densities in anthrophogenic acidic lakes. - Arch. Hydrobiol. Suppl. 76: 236-255. Sandøy, S. & Romundstad, A.J. 1995. Liming of acidified lakes and rivers in Norway. An attempt to preserve and restore biological diversity in the acidified regions. - Water, Air and Soil Pollut. 85: 997-1002. Schartau, A.K.L., Hobæk, A., Halvorsen, G., Faafeng, B., Løvik, J.E., Nøst, T., Solheim, A.L. & Walseng, B. 1997a. Virkninger av forurensninger på biologisk mangfold: Vann og vassdrag i by- og tettstedsnære områder. Diversitet av dyreplankton og litorale krepsdyr - naturlige gradienter og effekter av forurensninger, fysiske inngrep og introduksjoner. - NINA Temahefte 14: 1-58. Schartau, A.K.L., Hobæk, A. & Walseng, B. 1997b. Forventede effekter av kalking på planktoniske og litorale krepsdyr. - s. 77-85 i Aagaard, K. & Framstad, E., red. Kalking og effekter på akvatiske invertebrater. Referat fra consencus-møte i Selbu 7.-8. januar 1997. DN-utredning 1997-5.. Schartau, A.K.L., Walseng, B., Nøst T. & Halvorsen, G. 2000. Freshwater crustaceans as monitors of longrange transported air pollutants. - Verh. Internat. Verein. Limnol. 27 (I trykk). Sevaldrud, I.H. & Skogheim, O.K. 1986. Changes in fish populations in southermost Norway during the last decade. - Water, Air and Soil Pollut. 30: 381-386. SFT 1994 (Statens forurensningstilsyn). Overvåking av langtransportert forurenset luft og nedbør. - Statlig program for foruresningsovervåking, Rapp. 583/94. SFT 1999 (Statens forurensningstilsyn). Overvåking av langtransportert forurenset luft og nedbør. - Statlig program for foruresningsovervåking, Årsrapport Effekter 1998. Rapp. 781/99: 1-240. Skjelkvåle, B. L., Wright, R.F. & Henriksen, A. 1998. Norwegian lakes show widespread recovery from acidification; results from national surveys of lakewater chemistry 1986-1997. -Hydrol. and Earth System Sci. 2: 555-562. Wright, R.F. 2000. Use of the dynamic model MAGIC to predict recovery following implementation of the Oslo and Gothenburg protocols. - Water, Air and Soil Pollut. (I trykk). Wright, R.F., Lotse, E. & Semb, A. 1988. Reversibility of acidification shown by whole-catchment eperiments. - Nature 334: 670-675. Walseng, B., Raddum, G. & Kroglund, F. 1995. Kalking i Norge - Invertebrater. - DN-Utredning 1995-6: 1-65. Aas, W., Tørseth, K., Solberg, S., Berg, T. & Manø, S. 2000. Overvåking av langtransportert forurenset luft og nedbør. Atmosfærisk tilførsel. - Statlig program for foruresnings-overvåking, Rapp. 797/00: 1-146. 21

Vedlegg 1 Vannkjemiske primærdata for de undersøkte innsjøene. Vatn Måned FTU mgpt/i ps/cm Turb. Farge Kond-25 ph pekv/i Alk mg/i Ca mg/i Mg mg/i K pekv/i mg/i mg/i pg/i mg/i pg/i pg/i pg/i pg/i pg/i mgc/i SSS Sulfat Klorid Nitrat Silisium Tr-Al Tm-Al Om-Al Um-Al Pk-Al TOC ANC pekv/i Handbekktjenn sep.97 5,14 1,35 Handbekktjenn okt.97 \ \ 5,13 \ 1,39 0,40 0,39 208 3,97 4,09 138 1,54 281 169 80 89 112 4,88 4 Handbekktjenn nov.97 5,01 Handbekktjenn apr.98 0,64 51 27,5 4,59 0,78 0,26 0,31 160 3,44 2,69 175 1,12 316 233 115 118 83 4,41-17 Handbekktjenn mai.98 1,25 39 22,6 5,15 \ 0,93 0,28 0,30 161 3,75 2,67 106 0,94 298 187 93 94 111 4,28-6 Handbekktjenn jun.98 1,21 38 21,9 5,49 \ 1,05 0,29 0,34 150 3,44 2,74 16 0,68 240 121 80 41 119 6,08 15 Handbekktjenn jul.98 1,35 72 21,0 5,06 6 0,96 0,27 0,23 144 3,43 2,45 46 0,90 325 172 117 55 153 3 Handbekktjenn aug.98 2,03 62 21,5 5,50 25 1,20 0,31 0,32 151 3,29 2,82 48 0,82 306 121 91 30 185 21 Handbekktjenn sep.98 1,38 85 24,2 4,94 0 1,09 0,31 0,34 168 3,64 3,04 88 1,51 390 209 134 75 181 1 Handbekktjenn mai.99 1,06 38 18,6 5,36 11 0,87 0,24 0,33 137 2,78 2,58 84 0,76 249 109 63 46 140 4,11 7 Handbekktjenn jun.99 1,95 71 20,8 5,31 16 0,99 0,28 0,28 136 3,10 2,36 63 0,83 359 161 114 47 198 7,26 14 Handbekktjenn jui.99 1,68 55 18,9 5,56 21 1,06 0,29 0,27 132 2,80 2,49 42 0,48 290 98 67 31 192 6,21 26 Handbekktjenn aug.99 1,63 43 19,8 5,89 24 1,13 0,27 0,38 146 2,95 2,86 48 0,60 197 56 45 11 141 4,73 22 Handbekktjenn sep.99 1,19 63 22,3 5,40 19 1,24 0,34 0,31 164 3,70 2,74 128 1,06 309 154 96 58 155 6,13 10 Lølandstjenn sep.97 5,04 1,46 Lølandstjenn okt.97 \ \ 5,32 \ 1,54 0,44 0,43 218 4,27 4,15 168 1,63 308 168 87 81 140 5,00 8 Lølandstjenn nov.97 4,94 Lølandstjenn apr.98 0,66 52 26,8 4,68 \ 0,80 0,26 0,31 174 3,74 2,64 302 1,09 357 245 117 128 112 4,55-30 Ledandstjenn mai.98 1,17 41 24,5 5,15 \ 1,14 0,33 0,36 176 4,08 2,88 137 1,03 278 163 82 81 115 4,68-0 Lølandstjenn jun.98 1,62 47 22,0 5,17 \ 0,94 0,28 0,32 146 3,24 2,63 59 0,77 298 167 107 60 131 7,41 7 Lølandstjenn jul.98 1,20 75 23,1 5,14 12 1,16 0,32 0,33 163 3,64 2,86 86 0,99 336 175 124 51 161 7 Lølandstjenn aug.98 1,55 67 23,2 5,48 26 1,32 0,35 0,36 158 3,60 2,95 2 0,92 289 132 90 42 157 27 LaIandstjenn sep.98 2,12 79 23,7 5,08 13 1,24 0,35 0,36 169 3,83 3,15 1 1,58 372 192 123 69 180 16 Lølandstjenn nov.98 2,31 81 27,6 4,87 0 1,14 0,35 0,41 187 3,42 3,5 236 1,6 363 215 133 82 148-5 Lølandstjenn mai.99 1,49 46 20,2 5,14 7 0,91 0,27 0,41 143 3,07 2,42 149 1,06 276 147 83 64 129 4,36 3 Lølandstjenn jun.99 1,70 86 21,7 5,12 9 1,03 0,28 0,26 141 3,11 2,40 117 0,91 348 179 131 48 169 8,33 9 Lølandstjenn jul.99 0,99 67 22,2 5,68 36 1,38 0,38 0,35 146 3,16 2,68 66 0,87 294 96 77 19 198 6,44 42 Lølandstjenn aug.99 1,96 53 21,9 5,71 30 1,16 0,34 0,43 155 3,56 2,85 10 0,81 251 101 72 29 150 5,14 20 Lølandstjenn sep.99 0,89 60 23,3 5,59 26 1,38 0,38 0,35 167 3,80 2,86 107 1,13 303 122 84 38 182 6,15 24 Knutetjenn sep.97 4,88 0,45 Knutetjenn okt.97 \ \ 4,74 \ 0,41 0,27 0,19 191 3,66 3,86 82 0,24 176 176 38 141 0 0,79-46 Knutetjenn nov.97 4,64 Knutetjenn apr.98 0,78 21,8 4,91 0,84 0,24 0,24 142 3,15 2,56 58 1,36 Knutetjenn mai.98 1,66 13 26,0 4,73 \ 0,37 0,23 0,17 169 3,26 3,20 150 0,47 302 236 58 178 66 2,20-42 Knutetjenn jun.98 1,31 9 24,5 4,86 0,34 0,22 0,17 153 2,71 3,12 119 0,38 277 214 51 163 63 2,14-29 Knutetjenn jut.98 0,71 6 22,4 4,85 0,35 0,21 0,19 151 3,07 2,85 92 0,27 217 171 39 132 46-30 Knutetjenn aug.98 1,02 6 21,4 4,85 0 0,30 0,20 0,13 140 2,87 2,73 45 0,09 210 160 35 125 50-26 Knutetjenn sep.98 0,98 11 22,6 4,76 0 0,29 0,21 0,15 145 3,13 2,65 71 0,23 244 170 32 138 74-28 Knutetjenn nov.98 2,96 22 24,4 4,74 0 0,33 0,22 0,18 156 2,93 3,13 92 0,52 292 219 68 151 73-30 Knutetjenn mai.99 1,59 10 19,1 4,87 0 0,26 0,18 0,14 125 2,22 2,55 94 0,58 266 186 47 139 80 2,01-25 Knutetjenn jun.99 0,85 13 21,2 4,80 0 0,25 0,19 0,12 126 2,55 2,46 49 0,22 213 179 64 115 34 2,00-23 Knutetjenn jul.99 0,75 4 19,3 4,85 0 0,26 0,20 0,14 124 2,37 2,55 38 0,12 173 143 rot 143 30 1,60-15 Knutetjenn aug.99 0,98 11 19,8 4,87 0 0,27 0,20 0,15 136 2,48 2,81 71 0,33 243 179 42 137 64 1,19-27 Knutetjenn sep.99 0,84 8 19,3 4,91 0 0,26 0,19 0,13 129 2,70 2,52 24 0,13 178 124 26 98 54 1,73-20 Fiskevatn sep.97 4,83 0,64 Fiskevatn okt.97 \ \ 4,83 \ 0,79 0,35 0,22 178 3,75 3,40 54 0,17 115 89 22 67 26 1,85-20 Fiskevatn nov.97 6,45 Fiskevatn apr.98 0,90 39 25,1 5,75 \ 1,80 0,29 0,17 173 3,52 3,21 128 0,95 324 67 52 15 257 4,05 26 Fiskevatn mai.98 1,37 28 22,2 5,76 \ 1,42 0,28 0,16 159 3,34 2,97 79 0,59 185 70 51 19 115 4,11 18 Fiskevatn jun.98 0,97 25 22,1 6,11 \ 1,52 0,27 0,15 148 2,92 2,88 81 0,52 166 53 44 9 113 6,38 31 Fiskevatn jul98 0,97 36 19,3 5,61 22 1,24 0,25 0,11 136 3,01 2,47 43 0,36 183 71 57 14 112 20 Fiskevatn aug.98 2,10 35 22,1 5,76 38 1,35 0,32 0,37 149 3,08 2,99 9 0,18 193 35 29 6 158 33 Fiskevatn sep.98 0,89 37 19,0 5,42 17 1,18 0,26 0,13 136 2,96 2,56 25 0,34 186 79 49 30 107 19 Fiskevatn nov.98 3,22 56 31,3 6,58 137 3,66 0,30 0,22 158 3,09 3,22 41 2,02 314 39 36 3 275 135 Fiskevatn mai.99 0,92 34 25,4 6,57 108 2,92 0,26 0,20 132 2,57 2,59 74 0,76 174 29 24 5 145 3,98 106 Fiskevatn jun.99 1,28 45 22,1 6,40 66 2,07 0,24 0,15 124 2,68 2,35 22 0,35 148 29 27 2 119 5,71 67 Fiskevatn jui.99 2,00 42 21,0 6,17 77 2,08 0,29 0,18 116 1,94 2,65 18 0,13 167 25 23 2 142 5,69 84 Fiskevatn aug.99 0,93 40 28,1 6,67 130 3,34 0,27 0,20 135 2,53 2,86 27 0,33 158 20 16 4 138 4,72 129 Fiskevatn sep.99 1,16 34 20,6 6,41 61 1,92 0,24 0,11 127 2,84 2,37 11 0,19 124 24 21 4 100 5,27 60 Gauslåtjenn sep.97 6,16 1,84 Gauslåtjenn nov.97 5,97 Gauslåtjenn apr.98 0,86 38 26,0 5,67 \ 1,69 0,43 0,31 186 4,36 2,94 172 1,55 249 91 72 19 158 4,29 23 Gauslåtjenn mai.98 1,47 31 24,3 5,83 \ 1,55 0,41 0,28 177 4,34 2,79 110 1,38 211 79 57 22 132 4,49 20 Gauslåtjenn jun.98 0,63 27 23,8 6,16 \ 1,60 0,40 0,26 162 3,83 2,68 93 1,19 171 55 45 10 116 6,12 36 Gauslåtjenn jul.98 0,55 41 21,6 5,96 37 1,53 0,38 0,20 151 4,19 2,16 44 0,97 204 65 56 9 139 32 Gauslåtjenn aug.98 1,51 46 21,1 6,12 42 1,54 0,37 0,21 144 3,74 2,27 30 0,79 195 54 47 7 141 40 Gauslåtjenn nov.98 1,49 54 24,7 5,75 36 1,64 0,43 0,35 174 3,76 3,09 122 1,61 274 93 70 23 181 33 Gauslåtjenn mai.99 0,90 36 21,3 5,96 37 1,47 0,37 0,29 150 3,49 2,46 114 1,43 199 62 53 9 137 4,41 29 Gauslåtjenn jun.99 0,69 48 21,0 6,13 37 1,45 0,37 0,21 133 3,36 2,08 63 1,03 186 56 51 5 130 5,68 40 Gauslåtjenn jul.99 0,81 37 19,9 6,33 48 1,52 0,38 0,22 127 3,18 2,08 29 0,91 168 76 41 35 92 5,17 55 Gauslåtjenn aug.99 0,73 36 22,6 6,08 48 1,59 0,39 0,32 152 3,54 2,54 94 1,32 170 50 45 5 120 4,14 40 Gauslåtjenn sep.99 1,20 35 23,3 5,58 27 1,57 0,41 0,21 143 3,77 2,17 52 0,85 160 41 35 6 119 4,49 48 22

Vedlegg 2 Planktoniske og litorale krepsdyr i Leilandstjern i 1997-99. Dato 07.10.97 03.06.98 21.07.98 22.09.98 11.09.99 Cladocera Diaphanosoma brachyurum Sida crystallina Holopedium gibberum Ceriodaphnia quadrangula Daphnia longispina Bosmina longispina Acantholeberis curvirostris Polyphemus pediculus Alonopsis elongata Acroperus harpae Alona guttata Alona rustica Alona affinis Eurycercus lamellatus Peracantha truncata Alonella eisa Chydorus sphaericus Scapholeberis mucronata Copepoda Eudiaptomus gracilis Heterocope saliens Cyclops scutifer Mesocyclops leuckarti Macrocyclops albidus Megacyclops viridis Megacyclops gigas Eucyclops denticulatus Eucyclops serrulatus Acanthocyclops sp. Diacyclops nanus Antall arter vannlopper 15 8 12 12 13 Antall arter hoppekreps 8 4 7 7 7 Antall arter krepsdyr totalt 23 12 19 19 20

Vedlegg 3 Forekomst av-planktoniske og litorale krepsdyr i Gauslåtjern i 1997-99. Dato 06.10.97 04.06.98 21.07.98 21.09.98 07.09.99 Cladocera Diaphanosoma brachyurum Sida crystallina Holopedium gibberum Ceriodaphnia quadrangula Daphnia longispina Daphnia longiremis Bosmina longispina Polyphemus pediculus Alonopsis elongata Acroperus harpae Alona rustica Alona affinis Eurycercus lamehatus Peracantha truncata Chydorus sphaericus Bythotrephes longimanus Scapholeberis mucronata Leptodora kindtii Copepoda Eudiaptomus gracilis Cyclops scutifer Mesocyclops leuckarti Macrocyclops albidus Megacyclops viridis Megacyclops gigas Eucyclops serrulatus Acanthocyclops capillatus Acanthocyclops sp. Antall vannlopper 14 10 14 11 12 Antall hoppekreps 7 5 6 6 5 Antall arter krepsdyr totalt 21 15 20 17 17

Vedlegg 4 Planktoniske og litorale krepsdyr i Håndbekktjern i 1997-99. Dato 05.10.97 03.06.98 21.07.98 22.09.98 12.09.99 Cladocera Diaphanosoma brachyurum Sida crystallina Holopedium gibberum Daphnia longispina Bosmina longispina Acantholeberis curvirostris Polyphemus pediculus Alonopsis elongata Acroperus harpae Alona guttata Eurycercus lamellatus Peracantha truncata Alonella eisa Alonella nana Chydorus sphaericus Scapholeberis mucronata Graptoleberis testidinaria Simocephalus vetulus Copepoda Eudiaptomus gracilis Heterocope saliens Cyclops scutifer Macrocyclops albidus Megacyclops viridis Eucyclops denticulatus Eucyclops serrulatus Acanthocyclops robustus Acanthocyclops sp. Diacyclops nanus Antall vannlopper 8 6 9 11 14 Antall hoppekreps 7 4 6 1 6 Antall arter krepsdyr totalt 15 10 15 12 20

Vedlegg 5 Planktoniske og litorale krepsdyr i Fiskevatn i 1997-99. Dato 06.10.97 04.06.98 22.07.98 22.09.98 10.09.99 Cladocera Diaphanosoma brachyurum Sida crystallina Holopedium gibberum Ceriodaphnia quadrangula Bosmina longispina Acantholeberis curvirostris Polyphemus pediculus Alonopsis elongata Acroperus harpae Alona rustica Eurycercus lamellatus Alonella eisa Chydorus sphaericus Scapholeberis mucronata Copepoda Eudiaptomus gracilis Heterocope saliens Macrocyclops albidus Megacyclops viridis Eucyclops serrulatus Acanthocyclops robustus Acanthocyclops sp. Diacyclops nanus Cyclops copepoditter sp. Antall vannlopper 8 7 11 7 10 Antall hoppekreps 4 4 4 6 6 Antall arter krepsdyr totalt 12 11 15 13 16

Ved legg 6 Planktoniske og litorale krepsdyr i Knutetjern i 1997-99. Dato 15.10.97 03.06.98 22.07.98 21.09.98 12.09.99 Cladocera Diaphanosoma brachyurum Sida crystallina Bosmina longispina Polyphemus pediculus Alonopsis elongata Acroperus harpae Alona guttata Alona rustica Copepoda Eudiaptomus gracilis Mesocyclops leuckarti Macrocyclops albidus Megacyclops viridis Eucyclops serrulatus Acanthocyclops sp. Diacyclops nanus Cyclops copepoditter sp. Antall vannlopper 7 3 5 4 5 Antall hoppekreps 3 2 3 3 2 Antall arter krepsdyr totalt 10 5 8 7 7

Vedlegg 7 Biomasse(mg tørrvekt per m3)i dybdenivåene0-5 m og 5-10 m i Lølandstjerni 1998 og 1999. Dato 03.06.98 03.06.98 21.07.98 21.07.98 22.09.98 22.09.98 11.09.99 11.09.99 Dyp 0-5m 5-10m 0-5m 5-10m 0-5m 5-10m 0-5m 5-10m Diaphanosomabrachyurum 0,15 0,02 0,07 0,07 0,30 Holopedium gibberum 0,20 0,32 0,08 0,10 Ceriodaphnia quadrangula 0,04 0,02 Daphnia longispina (0.F.M.) 2,42 4,44 7,28 11,20 11,85 54,50 18,41 58,63 Bosminalongispina Leydig 0,50 0,48 4,64 1,41 4,98 3,40 2,75 2,91 Diaptomus nauplier 1,40 0,46 0,54 0,25 0,00 0,58 0,06 Eudiaptomusgracilis(cop. + adult) 44,78 16,66 64,74 31,48 79,51 26,78 93,33 54,20 Heterocopesaliens(cop. + adult) 6,80 1,20 2,99 0,75 0,24 Cyclopsnauplier 0,01 0,07 0,04 0,04 0,00 0,00 Cyclopscopepoditter sp. 0,07 0,21 0,40 0,24 0,06 0,03 Vedlegg 8 Biomasse(mg tørrvekt per m3)i dybdenivåene0-5 m og 5-10 m i Gauslåtjerni 1998 og 1999. Dato 04.06.98 04.06.98 21.07.98 21.07.98 21.09.98 21.09.98 07.09.99 07.09.99 Dyp 0-5m 5-10m 0-5m 5-10m 0-5m 5-10m 0-5m 5-10m Diaphanosomabrachyurum 5,76 1,00 8,01 4,38 0,85 0,17 2,13 0,21 Holopedium gibberum 126,32 53,35 102,95 18,28 23,39 14,28 70,57 11,59 Daphnia longispina 0,94 2,26 0,57 0,40 0,67 0,63 0,50 Daphnia longiremis 9,60 0,32 1,70 0,81 4,01 0,23 7,63 Bosminalongispina 20,87 9,72 3,17 4,21 0,55 0,58 0,78 1,02 Bythotrepheslongimanus 1,40 0,32 0,11 Leptodora kindtii 1,07 Diaptomus nauplier 0,04 0,13 0,01 0,02 0,02 0,05 Eudiaptomusgracilis(cop. + adult) 2,52 3,98 0,77 2,86 6,98 3,62 8,94 4,44 Cyclopsnauplier 0,01 0,02 0,13 0,22 1,02 0,42 0,17 0,29 Cyclopscopepoditter sp. 0,16 0,05 0,13 0,10 0,87 0,66 2,21 0,67 Cyclopsscutifer (cop. + adult) 20,87 13,79 6,25 7,97 3,74 1,02 1,93 6,28 Mesocyclopsleuckarti (cop. + adult) 0,51 0,11 0,14 0,14 0,02 2,42 0,50 28

Vedlegg 9 Biomasse(mg tørrvekt per m3)i dybdenivåene0-5 m og 5-10 m i Håndbekktjern i 1998 og 1999. Dato 03.06.98 03.06.98 21.07.98 21.07.98 22.09.98 22.09.98 12.09.99 12.09.99 Dyp 0-5m 5-10m 0-5m 5-10m 0-5m 5-10m 0-5m 5-10m Diaphanosomabrachyurum 0,29 0,13 0,06 0,18 Holopedium gibberum 8,61 1,07 17,44 15,09 1,30 0,34 Daphnia longispina 0,34 1,68 1,68 6,89 1,46 8,95 7,00 80,87 Bosminalongispina 1,39 0,33 0,79 0,18 0,88 0,68 1,42 0,17 Sidacrystallina 1,07 1,07 Eurycercuslamellatus 0,67 0,67 Diaptomus nauplier 0,85 0,30 0,72 0,50 0,01 0,00 0,45 0,02 Eudiaptomusgracilis(cop. + adult) 62,71 22,81 42,17 36,60 79,65 38,10 74,34 31,56 Heterocopesaliens(cop. + adult) 7,35 1,35 16,73 4,26 1,33 1,97 Cyclopsnauplier 0,01 0,06 0,10 0,02 0,00 0,00 Cyclopscopepoditter sp. 0,12 0,08 0,08 0,04 0,03 0,03 Cyclopsscutifer (cop. + adult) 0,05 0,16 0,20 Vedlegg 10 Biomasse(mg tørrvekt per m3)i dybdenivåene0-5 m og 5-10 m i Fiskevatni 1998 og 1999. Dato 03.06.98 03.06.98 22.07.98 22.07.98 22.09.98 22.09.98 10.09.99 10.09.99 Dyp 0-5m 5-10m 0-5m 5-10m 0-5m 5-10m 0-5m 5-10m Diaphanosomabrachyurum 11,01 1,06 14,44 2,92 0,05 0,05 Holopedium gibberum 8,89 0,95 20,89 4,29 1,89 1,28 0,46 Ceriodaphnia quadrangula 0,23 0,13 Bosminalongispina 10,71 4,10 7,08 3,56 8,01 5,22 24,99 16,83 Diaptomus nauplier 0,29 0,72 0,56 0,11 0,12 0,03 0,02 0,01 Eudiaptomusgracilis(cop. + adult) 7,60 4,87 11,98 5,31 24,24 7,80 3,23 2,76 Heterocopesaliens(cop. + adult) 3,33 4,00 1,00 0,29 Cyclopsnauplier 0,02 0,02 0,01 0,00 0,00 0,03 0,01 Cyclopscopepoditter sp. 0,02 0,02 0,38 0,18

nina oppdragsmelding 664 Vedlegg 11 Biomasse(mg tørrvekt per rn3)i dybdenivåene0-5 m og 5-10 m i Knutetjern i 1998 og 1999. Dato 03.06.98 03.06.98 22.07.98 22.07.98 21.09.98 21.09.98 12.09.99 12.09.99 Dyp 0-5m 5-10m 0-5m 5-10m 0-5m 5-10m 0-5m 5-10m Diaphanosomabrachyurum 0,16 0,13 31,31 13,11 1,48 0,05 0,05 Bosminalongispina 0,85 0,14 14,20 6,63 1,77 0,06 2,66 1,24 Diaptomus nauplier 0,97 0,72 0,08 0,68 0,41 0,13 0,20 0,22 Eudiaptomusgracilis(cop. + adult) 31,35 14,57 16,68 35,11 32,93 17,23 3,71 3,12 Cyclopsnauplier 0,02 0,02 0,00 0,00 0,01 0,00 0,00 0,01 Cyclopscopepoditter sp. 0,03 0,07 0,05 Vedlegg 12 Forekomsten av ulike bunndyrgrupper i Lølandstjern (L), Gauslåtjern (G), Håndbekktjern (H), Fiskevatn (F) og Knutetjern (K) i høstprøver fra 1997-99. Forekomstene er kvantifisert slik: = 1-10 %, = 10-30 %, = 30-50 %, og = > 50 %. År Lokalitet 1997 L 1998 L 1999 L 1997 1998 GGGHHH 1999 1997 1998 1999 1997 F 1998 F 1999 F 1997 K 1998 K 1999 K Rundormer (Nematoda) Stankelbein larve (Tipulidae) Fåbørstemark (Ohgochaeta) XX Muslinger (Bivalvia) Snegler (Gastropoda) Øyenstikkere (Odonata) XX XX XX XXX XX XXX Døgnfluer (Ephemeroptera) Steinfluer (Plecoptera) Fjærmygg (Chironomidae) )oc Sviknott (Ceratopogonidae) Vårfluer (Trichoptera) Buksvømmere (Coriidae) XXX XX XX XX XXX XX XX XXX Biller larve (Coleoptera) Biller adult (Coleoptera) Antall grupper 6 6 6 6 5 4 7 8 5 6 4 4 5 4 5 Antall dyr per minutt spark 54 45 29 63 130 41 82 67 17 9 11 21 33 85 150 30

ISSN 0802-4103 ISBN 82-426-1169-6 664 NINA OPPDRAGS- MELDING NINA Hovedkontor Tungasletta 2 7485 TRONDHEIM Telefon: 73801400 Telefa: 73801401